Indikatorer för effekter från organiska ämnen i limniska system

Transkript

1 RAPPORT Indikatorer för effekter från organiska ämnen i limniska system John Sternbeck (WSP), Mikael Remberger (IVL) Katarina Josefsson (WSP) B1771 Februari 2008 Rapporten godkänd Lars-Gunnar Lindfors Forskningschef

2 Organisation IVL Svenska Miljöinstitutet AB Adress Box Stockholm Telefonnr Rapportsammanfattning Projekttitel Anslagsgivare för projektet Naturvårdsverket, Dnr 07/53 Rapportförfattare John Sternbeck (WSP), Mikael Remberger (IVL) och Katarina Josefsson (WSP) Rapporttitel och undertitel Indikatorer för effekter från organiska ämnen i limniska system. Sammanfattning På uppdrag av Naturvårdsverket har möjligheten utretts att använda biomarkörer som indikatorer på effekter från organiska ämnen i sötvatten. Avsikten är att kunna föreslå ett system av biomarkörer som ska kunna implementeras inom den nationella miljöövervakningen i sötvatten. Arbetet har inletts med att beskriva hotbilden så som den är känd idag: vilka kemiska ämnen påträffas i våra sjöar och vattendrag; vilka effekter kan de ge upphov till hos t.ex. fisk; i vilka typmiljöer förekommer dessa ämnen? Därefter har olika biomarkörer beskrivits och utvärderats. Internationella erfarenheter av långsiktig övervakning med biomarkörer sammanfattas också. Följande effekter bedöms relevanta att följa i svenska ytvatten: genotoxiska effekter påverkan på immunförsvaret reproduktionsstörningar Dessutom bör biomarkörerna återspegla allmän hälsostatus samt exponering för kemiska ämnen. Flertalet biomarkörer påverkas inte bara av organiska ämnen, utan även av andra kemikalier och faktorer såsom temperatur, årstid, ålder mm. För att biomarkörer ska kunna användas som indikatorer på kemisk påverkan (orsak och ekologisk konsekvens) bör övervakningen integreras med kemiska och biologiska mätningar. I rapporten diskuteras även hur ett system med biomarkörer skulle kunna implementeras inom den nationella miljöövervakningen i sötvatten, samt vilka frågor som kvarstår att belysa. Nyckelord samt ev. anknytning till geografiskt område eller näringsgren Bioindikatorer, exponering, effekter, EROD, P450, AST, Vtg, steroider, DNA-addukter, DNA-brott, GST, SOD, GPOX, Omics, CAT, Ach, Lysosomer, mikrokärn, onkogener, PAH, lymfocyter. Bibliografiska uppgifter IVL Rapport B1771 Rapporten beställs via Hemsida: e-post: publicationservice@ivl.se, fax , eller via IVL, Box 21060, Stockholm

3 Sammanfattning På uppdrag av Naturvårdsverket har möjligheten utretts att använda biomarkörer som indikatorer på effekter från organiska ämnen i sötvatten. Avsikten är att kunna föreslå ett system av biomarkörer som ska kunna implementeras inom den nationella miljöövervakningen i sötvatten. Arbetet har inletts med att beskriva hotbilden så som den är känd idag: vilka kemiska ämnen påträffas i våra sjöar och vattendrag; vilka effekter kan de ge upphov till hos t.ex. fisk; i vilka typmiljöer förekommer dessa ämnen? Därefter har olika biomarkörer beskrivits och utvärderats. Internationella erfarenheter av långsiktig övervakning med biomarkörer sammanfattas också. Följande effekter bedöms relevanta att följa i svenska ytvatten: genotoxiska effekter påverkan på immunförsvaret reproduktionsstörningar Dessutom bör biomarkörerna återspegla allmän hälsostatus samt exponering för kemiska ämnen. Flertalet biomarkörer påverkas inte bara av organiska ämnen, utan även av andra kemikalier och faktorer såsom temperatur, årstid, ålder mm. För att biomarkörer ska kunna användas som indikatorer på kemisk påverkan (orsak och ekologisk konsekvens) bör övervakningen integreras med kemiska och biologiska mätningar. I rapporten diskuteras även hur ett system med biomarkörer skulle kunna implementeras inom den nationella miljöövervakningen i sötvatten, samt vilka frågor som kvarstår att belysa. Summary The possibility to use biomarkers as indicators of effects from organic pollutants in fresh water systems have been investigated on behalf of the Swedish Environmental Protection Agency. The intention is to suggest a battery of biomarkers to be used in the Swedish national long-term environmental monitoring of fresh water. The task was initiated by describing the environmental threats as we know them today: what chemical substances are found in our lakes and water-courses, what their possible biological effects are, and in what habitats these chemicals are found? Thereafter, different biomarkers have been described and evaluated. International experiences of longterm environmental monitoring with biomarkers have also been summarized. The following effects are considered relevant to monitor in Swedish surface waters: Genotoxic effects Effects on the immune system Effects on the reproductive system Furthermore, biomarkers should also be used that indicate general health status and exposure to chemical substances. The majority of the biomarkers evaluated are not exclusively affected by organic substances, but also by other chemical substances and factors such as e.g. age, temperature and season. To be able to use biomarkers as indicators of toxic impact from chemicals in the environmental monitoring, the biomarkers should be integrated with the chemical and biological surveys. The report also discusses how a battery of biomarkers could be implemented within the national environmental monitoring of fresh water, and what questions that need further attention. 1

4 Innehållsförteckning Sammanfattning...1 Summary Inledning Uppdragets syfte och mål Genomförande och metodik Hotbilden Genomgång av olika ämnesgrupper Källor & Spridningsvägar Sammanfattning av den potentiella hotbilden Inventering av biomarkörer Biomarkörer för könsendokrina effekter Biomarkörer för påverkan på immunförsvaret Biomarkörer för neurotoxiska effekter Biomarkörer för genotoxiska effekter Biomarkörer för oxidativ stress Ospecifika biomarkörer för exponering Biomarkörer i existerande övervakningssystem Naturvårdsverkets marina program HELCOM OSPAR/ICES AMAP USA Andra erfarenheter Sammanfattning effektövervakning i etablerade system Utvärdering av biomarkörer för limnisk övervakning Förutsättningar Biomarkörer för exponering Reproduktionsstörningar Immunförsvaret Neurotoxiska effekter Genotoxiska effekter Allmänna effekter Sammanfattning av olika biomarkörer Implementering i den limniska miljöövervakningen Sammanfattning och rekommendation Referenser

5 1 Inledning Den nationella miljöövervakningen i sötvatten omfattar både yt- och grundvatten, och beskriver det biologiska och kemiska tillståndets utveckling över tid. Programmet omfattar f.n. två typer av provtagningsstationer: trendstationer och omdrevsstationer. Trendstationer i sjöar och vattendrag analyseras årligen (eller oftare) avseende vattenkemi och tillståndet för fauna och flora. Programmet är f.n. under revidering, men övervakningen av organiska miljögifter i sötvatten genomförs dels genom provbankning av abborre och röding (för retrospektiva trendstudier) och dels genom enstaka riktade insatser. Under de senaste åren har ramdirektivet för vatten varit i fokus, bl.a. genom mätningar av de prioriterade ämnena i ytvatten, sediment och fisk (Bignert, 2005; SWECO, 2007). I det s.k. screeningprogrammet genomförs också mätningar av olika organiska föreningar. Många av dessa mätningar genomförs i sötvattenmiljöer men det finns ingen systematik, t.ex. avseende provlokaler eller matriser, och mätningarna upprepas sällan. Fiskfaunan övervakas också på populations- och samhällsnivå. Tidigare har elva sjöar inventerats årligen och flera sjöar mer sällan (Holmgren, 2007). Från 2008 kommer 15 sjöar undersökas årligen. Inom programområdet Jordbruk övervakas dessutom många bekämpningsmedel som används inom jordbruket. Totalhalter av vissa enskilda miljögifter kan utvärderas avseende risk för skadliga effekter, genom jämförelse mot effektbaserade riktvärden. Alla riktvärden har inneboende osäkerheter och medger sällan bedömning av samverkanseffekter från olika föroreningar. Som komplement kan biomarkörer användas för övervakning av effekter. Biomarkörer kan studeras på olika organisationsnivåer: molekylär individ population - ekosystem. Orsakssambanden mellan påverkansfaktor (t.ex. ett miljögift) och effekt blir ofta tydligare på lägre organisationsnivå, dvs specificiteten är högre. Den ekologiska relevansen är dock vanligen högre på högre organisationsnivåer. Detta illustrerar vikten av att vara tydlig med sitt syfte när ett övervakningsprogram med biomarkörer ska utformas. Biomarkörer på molekylär nivå kan variera mellan t.ex. olika årstider och med icke-föroreningsrelaterade faktorer (Van der Oost m.fl., 2003; Hagger m.fl., 2006). För att kunna använda biomarkörer som indikator på förändrad exponering för/effekter av organiska föroreningar krävs därför kunskap om naturliga kortsiktiga variationer, samt att långsiktigt program som möjliggör att skilja på oregelbundna mellanårsvariationer och långsiktiga trender. Därutöver är det en stor fördel om mätningarna är integrerade med övrig kemisk och biologisk övervakning. 3

6 2 Uppdragets syfte och mål Syftet är att föreslå en eller flera indikatorer för biologiska effekter av organiska ämnen i limniska system. Indikatorn (-erna) ska kunna användas inom miljöövervakningen (toxicitetsscreening), och kunna ge en tidig varning om eventuella risker på individ, population och ekosystem. Schematiskt kan effektövervakningens roll i miljögiftsövervakningen illustreras enligt nedan: Kemisk övervakning effektövervakning biologisk övervakning Målen är att Inventera tillgängliga biologiska indikatorer för kända organiska ämnesgrupper. Utvärdera dessa avseende bl.a. selektivitet, känslighet och genomförbarhet. Föreslå indikatorer som ger möjlighet att påvisa trender och tidiga effekter i lågpåverkade sjöar, t.ex. de s.k. provbankssjöarna och trendsjöarna, men även i mer påverkade områden. I första hand är Naturvårdsverkets syfte att systemet ska användas i s.k. lågpåverkade sjöar och sätta nationella bakgrundsnivåer. Dessa bakgrundsnivåer ska sedan kunna utnyttjas vid regionala och lokala undersökningar av mer påverkade områden. Metodiken ska kunna användas i hela landet. Det finns inga krav på att biomarkörerna i sig ska kunna ge en förklaring av vare sig orsaker eller ekologiska konsekvenser. Dessa frågor kan vid behov bli föremål för riktade insatser där biomarkörer utgör ett av flera underlag. Vi bedömer därför att biomarkörer på molekylär och individnivå är de som bäst tjänar syftet. Utgångspunkten är att indikatorn ska bygga på mätningar av parametrar som representerar in situ exponering, och alltså inte innefatta artificiell exponering. Det är också viktigt att indikatorn återspeglar just exponering för organiska ämnen. 3 Genomförande och metodik Arbetet har genomförts stegvis. Efter en inledande beskrivning av den kemiska hotbilden i svenska sötvatten har en bred inventering av biomarkörer utan djupare metodikgranskning genomförts. Denna inventering innefattar en bedömning av hur allmänt vedertagna olika biomarkörer är och om de är relevanta för den aktuella hotbilden samt för de kritiska effekter som bör beaktas. Detta redovisas i kapitel 5. Efter en genomgång av biomarkörer i olika långsiktiga övervakningsprogram (kapitel 6) presenteras en mer detaljerad granskning av ett antal biomarkörer i kapitel 7. 4

7 4 Hotbilden I detta kapitel genomförs en genomgång av de kemikalier vars egenskaper och användning inneburit att de fått stor spridning i miljön. Kapitlet syftar till att utgöra en referens så att relevansen av olika biomarkörer kan bedömas i förhållande till rådande eller förväntad hotbild. Naturvårdsverkets Screeningprogram utgör ett viktigt underlag eftersom resultaten från dessa beskriver den aktuella situationen i Sverige, och omfattar både påverkade områden och bakgrundsområden. Vidare har vetenskaplig litteratur använts för att identifiera föreningar som kan ingår i hotbilden. Ämnen och ämnesgrupper som är internationellt prioriterade (t.ex. Water Framework Directive och OSPAR) har också beaktats i detta arbete. Kriterier som används vid selektionen av de kemikalier som ingår i hotbilden är: föreningen som kan transporteras via luft och tillföras sjöar genom luftdeposition föreningen är stabil i miljön ämnet används i en omfattning och på ett sätt som kan medföra stor spridning till miljön föreningarna har påvisats i den svenska miljön i både urbana och opåverkade referenssjöar. Föreningar och föreningsgrupper som behandlas här finns sammanställda i tabell Genomgång av olika ämnesgrupper I detta avsnitt ges en genomgång av olika ämnen och ämnesgrupper som bedömts kunna ingå i hotbilden för limniska system Biocider Biocider är sällan skräddarsydda med selektiv verkan utan har ofta en relativt bred akut effekt. Till denna grupp hör också kemikalier som används som antifouling agents, slembekämpning och träimpregnering. Ett antal olika biocider som har ingått i svenska screeningprogram sammanfattas i tabell 1. Några av de undersökta biociderna (t ex bronopol, propikonazol, 4-klor-3-metylfenol och resorsinol, parabener) är kemiskt labila och återfanns därför bara i ett fåtal miljöprover och aldrig i bakgrundsmiljöer. Föreningarna utgör därför sannolikt inget hot mot den akvatiska miljön (Remberger m.fl. 2006). 2-merkaptobensotiazol har detekterats framför allt i kommunala reningsverk, men även i sediment från urbana områden. Föreningen är tillräckligt stabil för att kunna spridas via luft (Remberger m.fl. 2006). Triklosan, en bakteriocid som tillsätts bl a. tandkräm, sprids främst via reningsverken. En stor del av det till reningsverket inkommande triklosanet bryts ned eller binds till slammet. Trots det detekteras triklosan regelbundet i utgående renat vatten från reningsverken (t ex. Remberger m.fl. 2006). Föreningen har också påvisats i luftprover från städer och från bakgrundsområden viket betyder att föreningen är tillräckligt stabil för att kunna nå en stor spridning. Triklosan har inte påvisas i sediment eller biotaprover från opåverkade sjöar (Remberger m.fl. 2006). Föreningen kan metyleras i miljön av aeroba bakterier vilket gör föreningen mer lipofil och ökar därmed biokoncentreringspotentialen (Balmer m.fl. 2004). Metyleringen ökar också föreningens ångtryck 5

8 och fotokemiska stabilitet och ökar därmed möjligheten för lufttransport av föreningen (Lindström m.fl. 2002). Tabell 1. Föreningar och föreningsgrupper som undersökts i den svenska miljön. Förening Ref. Sprids via & anm. Bronopol B1700 Instabil. Ej hittad i miljön Propikonazol B1700 Ej hittad i miljön 4-klor-3-metylfenol B1700 Ej hittad i bakgrundsprover eller luft Resorsinol B1700 Ej i miljöprover. Instabil. Parabener B1700 Återfinns i urbana områden. Relativt instabil. 2-merkaptobensotiazol B1700 Ej detekterade i luft. Höga halter i slam. långlivad Triklosan B1700; B1477 Har påvisats i luftprover. Läkemedel B1689; B1751 Via kommunala & enskilda avlopp. NSAIDs föreslås ingå i WFD. Könshormoner B1689 Kommunala och enskilda avlopp. Djurbesättningar Klorbensener B1557 1,4-CB och HCB sprids med luft. Pentaklorfenol B1474 Återfinns bara i låga halter i miljön. Lufttransport Herbecider SLU 2002:6 Besprutning inom jordbruket. MCPP förslag till WFD. Tennorganiska föreningar Sternbeck m.fl., 2006; Vattenmiljön (båtbottenfärg) TBT ingår I WFD Tesfalidet 2003 WFD biocider SWECO 2007 Få som är tillåtna i Sverige. (Isoproturon) Ftalater B 1167; Sternbeck m.fl. 2003; B1750 Vanligt förekommande. Lufttransport. Föreslagen att ingå i WFD Adipater B1645 Låga halter: bryts lätt ned. Siloxaner B 1643 I luft & slam PFAS B 1698 I alla faser i bakgrund. Förslag till WFD. Alkylfenoler B 1538 B 1594 Vanligt förekommande i miljön. Lufttransport. Bromerade flamskyddsmedel Remberger, m.fl. (2004a); ITM Ingår i WFD. Luftburen. TBBPA föreslås ingå i WFD. Endosulfan B1641; SWECO 2007 Med livsmedel & luft PAH Ingår i WFD. Luftburen Pesticider (1) Sternbeck och Persson, Lufttransport. Ingår i miljöövervakningsprogram 2005 PCB, PCDD, PCDF, Bisfenol A WSP 2004 Föreslagen att ingå i WFD. Myskämnen Morgensen, m.fl. 2004; Eriksson m.fl Föreslagen att ingå i WFD. DDT, HCH, endrin, dieldrin, aldrin m.fl Läkemedel Läkemedel är designade att ha en specifik effekt. Denna effekt är väl dokumenterad för människan men kunskapen om oavsiktliga effekter i miljön är dålig eller fragmentarisk. Ett antal läkemedel screenades i den svenska miljön år 2006 (Andersson m.fl. 2006) och 2007 (Woldegiorgis m.fl. 2007). Många av läkemedlen återfanns i varierande frekvens i utgående vattnet och i slam från kommunala reningsverk. Antiinflammatoriska läkemedel (NSAIDs) återfanns i alla slam och vattenprover från reningsverken. Tillsammans med betablockeraren metoprolol är det de läkemedel som förekommer i högst halter i utgående avloppsvatten (Helmfrid m.fl. 2006). Två benzodiazepiner (oxazepam och citalopram) återfanns frekvent i höga halter. I lägre halter och mer sällan detekterades även risperidon (antipsykos), zolpidem (sedativ) och flunitrazepam (SSRI) (Woldegiorgis m.fl. 2007). 6

9 Antibiotika som förekom frekvent i utgående avloppsvatten var tetracyklin och chlorocyklin. Mer sällan påvisades doxycyklin, oxytetracyklin och demeclocycklin. Halten i vattenfasen är dock relativt låg (Andersson m.fl. 2006). Spridningen av ovan nämnda läkemedel sker i huvudsak via reningsverken eftersom föreningarna inte är flyktiga. Läkemedelsrester (t ex. NSAIDs; tetracykliner; hormoner) har detekterats i ytvatten och sediment i urbana miljöer (t ex. Läkemedelsverkets 2004; Halling-Sörensen m. fl, 1998, Kolpin m. fl. 2002, Wiegel m. fl. 2002, Lindberg m.fl. 2005, Woldegiorgis m.fl. 2007). Ännu saknas det data på hur långt från den urbana miljön som läkemedlen sprids varför det inte går att värdera problemets omfattning ännu. En möjlig spridningsväg för läkemedel att nå sjöar och vattensystem utanför den urbana sfären är enskilda avlopp (se 4.2.3). Veterinärmedicinska produkter (antibiotika och antiparasitära) screenades år De undersökta antibiotika och antiparasitära produkterna detekterades i vare sig ytvatten, sediment eller gödsel (Sternbeck m.fl. 2007). Hormoner är främst ett problem i de vattendrag som är påverkade av avloppsvatten från kommunala reningsverk. Könshormoner kan också nå vattenmiljön från djurbesättningar (Andersson m.fl. 2006). Påverkan på fiskens reproduktion har påvisats i många studier (t ex. Hileman 1996) Bekämpningsmedel Föreningarna 1,4-diklorbensen och hexaklorbensen är inte tillåtna att använda i Sverige men detekteras trots det regelbundet i luft- och sedimentprover (Sternbeck m.fl. 2003; Kaj och Dusan 2004). Föreningarna är stabila och kan därför transporteras via luft till bakgrundsområden. Ämnena har påvisats i abborrar från bakgrundssjöar (Kaj och Dusan 2004). Pentaklorfenol (PCP) har använts som biocid i impregneringsmedel för trä och textilier men förbjöds i Sverige PCP är en relativt stabil förening med ett ångtryck som gör att den har uppnått global spridning. PCP sprids via luft både som fenol och som metaboliten pentakloranisol (PCA; Allard, m.fl. 1987; Palm m.fl. 2002). Halterna som uppmätts av PCP och PCA i den svenska miljön är generellt låga men förhöjda halter förekommer vid t.ex. vissa äldre industrianläggningar, (Palm m.fl. 2002). Inom jordbruket används ett stort antal olika herbicider. SLU har gjort många undersökningar på vattendrag i jordbruksområden och påvisat relativt höga halter av vissa herbicider (Sundin m.fl. 2002; Adielsson m.fl., 2006). Mest frekvent förekommande var bentazon, glyfosat, 4-klor-2- metylfenoxiättiksyra (MCPA) och, 2-(4-chloro-2-methylphenoxy)-propionsyra isooctyl ester (mekaprop-p). Vanliga var också fluroxipur, dikloroprop och atrazin. Atrazin är förbjuden i Sverige sedan Flera bekämpningsmedel uppträdde sporadiskt i halter över de effektbaserade riktvärdena, t.ex. isoproturon, metazaklor, fenitrition, metribuzin och pirimikarb. Bekämpningsmedlet malation och mjukgörare baserade på organiska fosfatestrar har det gemensamma att de är neurotoxiska (AChE inhibitorer). Malation är förbjudet i Sverige men organiska fosfatestrar har många tillämpningar. Föreningarna kan spridas via luft (Haglund och Marklund, 2004). De högklorerade pesticiderna (HCH, DDT, klordan, transnonaklor m.fl.) har varit förbjudna i decennier. Halterna har därför sakta sjunkit i den svenska miljön och är idag generellt låga 7

10 (Sternbeck och Persson 2005). På grund av sin persistens och långväga transport kommer sannolikt dessa föreningar att finnas kvar i miljön under lång tid. Användning av biociden endosulfan är förbjöds i Sverige 1995 men är tillåten i några europeiska länder. Endosulfan kan nå den svenska miljön dels genom import av frukt och grönsaker men också genom lufttransport (Palm Cousins m.fl. 2005; Kaj m.fl. 2007). Endosulfan har detekterats i låga halter i svenska ytvatten (SWECO, 2007) men inte i fisk- och sedimentprover. I sedimentprover påvisades en omvandlingsprodukten endosulfansulfat i låga halter (Palm Cousins m.fl. 2005). Organiska tennföreningar är kända som ett marint problem. Studier visar dock att flera tennorganiska föreningar sprids diffust från urbana områden dvs. återfinns i avloppet från reningsverk och i dagvatten (Sternbeck m.fl., 2006). Halterna är i allmänhet låga men lokalt kan halter överskrida environmental quality standard (EQS) uppmätts (SWECO 2007). I dagvatten från PVC-industrier kan halterna vara betydande. Båtbottenfärger kan lokalt (båthamnar) ge betydande tillskott. Oktyl- och butyltenn har påvisats i luftprover och regnvatten. Resultaten antyder att föreningarna kan spridas via luften (Sternbeck m.fl. 2006) Mjukgörare Ftalater används för att göra plaster flexibla. Den mest kända mjukgöraren är DEHP. Adipater och organiska fosforföreningar används också för detta ändamål men i betydligt mindre skala. Detta avspeglas också i de mätningar som utförts i den svenska miljön. Man återfinner DEHP i alla delar av miljön men halterna är högst i vattendragens sediment. Ftalater och organiska fosforföreningar återfinns i utgående vatten från reningsverken (Haglund och Marklund 2004; Haglund och Olofsson 2005; Remberger m.fl. 2005). Gemensamt för ftalater (Parkman och Remberger 1994; Sternbeck m.fl. 2003; Palm-Cousins m.fl. 2007) och organofosfater (Haglund och Marklund 2004) är att de kan sprids globalt via lufttransport. Åren genomfördes en frivillig substituering av DEHP till förmån för ftalaterna DINP och DIDP. Detta skifte kan nu spåras i luft-, slam och sedimentprover: halterna av de nya ftalaterna ökar relativt DEHP och kan i en del prover vara dominerande (Palm-Cousins m.fl. 2007). De högmolekylära ftalaterna (DEHP, DINP; DIDP) har en relativ hög persistens framför allt i sediment men räknas inte som långlivade. Ftalatestrar med långkedjiga alkoholer (> C 6 ) har ingen påvisbar toxisk effekt på vattenlevande organismer (Staples m.fl. 1997; David och Gans 2003; Bradlee och Thomas 2003). Adipater bryts antagligen för snabbt ned i atmosfären för att kunna transporteras längre sträckor (Remberger m.fl. 2005) Siloxaner Siloxaner är en stor grupp av ämnen med molekylvikt från några hundra till flera hundratusen. De som har undersökts i den svenska miljön är tre cykliska (D4, D5, D6) och fyra linjära (MM, MDM, MD2M, MD3M) polydimetylsiloxaner med låg molekylvikt. Undersökta föreningarna är viskösa vätskor vid rumstemperatur med högt ångtryck. Siloxanerna har höga Koc-värden och förväntas därför binda till partiklar i vattenmiljön. Siloxanerna har en mycket bred användning och är en högvolymskemikalie. Siloxaner används inom kosmetikaindustrin, är ett bränsleadditiv, används i färg, lacker, rengöringsmedel mm. (Kaj, m.fl. 2005). 8

11 Av siloxanerna återfanns D5 i högst halt i slam och i urban luft. D4 och D6 förekom också frekvent. De linjära siloxanerna återfanns i betydligt lägre halter. Låga halter återfanns i sediment från vattendrag i urbant område. Inga siloxaner kunde påvisas i vatten och fiskprover från såväl urbana som bakgrundsområden (Kaj, m.fl. 2005). D4 är toxisk och finns upptagen på OSPAR listan Alkylfenoler och bisfenol A Under år 2004 undersöktes förekomsten av 30 alkylfenoler i den svenska miljön. Gruppen tertbutylfenoler var vanligt förekommande i avloppsvatten, rötslam och sediment men i relativt låga halter. Frekventast återfanns 4-tert-butyl-butylfenol, 2,4-di-tert-butylfenol och 2,6-di-tert-4- metylfenol. I luftprover från bakgrundområden detekterades bara 2,6-di-tert-4-metylfenol. Inga av tert-butylfenolerna återfanns i opåverkade sjösediment. I den svenska screeningundersökningen 2004 återfanns 4-nonylfenol (4-NP) och 4-tert-oktylfenol (t-op) i samtliga insamlade vatten-, sediment- och slamprover (Remberger m.fl. 2004b). 4-NP och t-op påvisades i denna undersökning i vatten- och sedimentprov från opåverkade sjöar. Halterna av nonylfenoler är förhöjda i sjösediment i urbana områden (Sternbeck m.fl. 2003). En nyligen genomförd studie visar att 4-NP och t-op uppträder allmänt i svenska sjöar och vattendrag (SWECO, 2007). 4-NP och t-op har visat sig ha en svag östrogen effekt i fisktester. Bisfenol-A är en synteskemikalie som används för tillverkning av plaster (polycarbonat), lim, färger mm. Eftersom föreningen har påvisats i luftprover visar det att den har en potential att spridas långväga (WSP 2004). Föreningen har också påvisats i låga halter i fisk och sjösediment i såväl urbana som bakgrundsområden (WSP 2004, Sternbeck 2007). Bisfenol-A har en svag östrogen effekt PAH Polycykliska aromatiska kolväten (PAH) kommer från många olika källor, både naturliga och antropogena. De viktigaste källorna är olika former av förbränning t ex. i bilmotorer och skogsbränder. PAH sprids främst via luft och genom luftdeposition återfinns PAH i alla miljöer. PAH med 5-6 aromatiska ringar är de som har den högsta potentialen att orsaka cancer. PAH själv är inte cancerogena utan blir det först efter aktivering via cytokrom P450 systemet (e.g. Parkinson, 1996) Perfluorerade ämnen Perfluorerade ämnen är generellt sett mycket stabila föreningar. I dag är intresset fokuserat på PFAS som är ett samlingsnamn för ett stort antal alifatiska perfluorerade sulfonater, karboxysyror och sulfonamider med kedjelängd på C 4 -C 11. PFAS har nått en stor spridning och har påvisats i luft, vatten, nederbörd, sediment och fisk från bakgrundsområden (Kallerborn m.fl. 2004; Woldegiorgis m.fl. 2006). Reningsverken är en viktig källa för PFAS och kan påverka sjösystem i urbana områden (Woldegiorgis m.fl. 2006). Få ekotoxikologiska data finns tillgängliga men effekt på zooplankton har rapporterats. De toxiska effekterna kan förklaras med störningar i cellmembranen. Kroniska toxdata saknas (Kallerborn m.fl. 2004). PFOS har i tester med fisk visat sig orsaka oxidativ stress och ge påverkan på vitellogeninhalten i plasma. Det senare kan bero på att halten 17β-estradiol och 11-ketotestosterone samtidigt var förhöjda. 9

12 4.1.9 Bromerade flamskyddsmedel Polybromerade difenyletrar (PBDE), hexabromcyklododecan (HBCD) och tetrabrombisfenol-a (TBBPA) används för att flamskydda plaster och textilier. TBBPA återfinns sällan i miljön. Inom EU används idag bara BDE-209 dvs. den fullbromerade difenyletern. Föreningen har trots sitt låga ångtryck nått en avsevärd spridning. Föreningen har bedömts vara icke biotillgänglig på grund av att molekylens diameter överstiger 9.5 Å och därför inte kan passera cellmembranen i t ex i fiskens gälar eller mag-tarmkanalen. I dag vet man att BDE-209, HBCD och TBBPA kan tas upp av biota och att avgiftningssystemet P450 sannolikt deltar i nedbrytningen av föreningarna (Kierkegaard m.fl. 1999; Morris m.fl. 2004; Zegers m.fl. 2005). PBDE och HBCD sprids storskaligt via luft (Sternbeck m.fl., 2003; Remberger m.fl. 2004a) och ytvatten (SWECO, 2007) Några övriga klorerade miljögifter Polyklorerade bifenyler (PCB), dibensdioxiner (PCDD), och dibensfuraner (PCDF) är dokumenterat stabila miljögifter med global spridning. Föreningarna sprids i lufthavet och återfinns överallt. Halterna av PCB i limniska system i Sverige har i biota sjunkit under lång tid. Halterna av PCDD och PCDF i biota uppvisar ingen signifikant trend (Sternbeck och Persson 2005). PCB, PCDD och PCDF aktiverar avgiftningssystemet cytokrom P450 och kan ge en rad olika toxiska effekter. Kortkedjiga klorparaffiner uppträder starkt anrikade i sediment från sjöar påverkade av tätorter, men återfinns även i skogssjöar (Sternbeck m.fl., 2003). I svenska ytvatten kunde dessa ämnen inte detekteras (SWECO, 2007): I Norge har man uppmätt klorparaffiner i fisk (Fjeld m.fl. 2004) Myskämnen Myskämnen är en grupp av ämnen som används som parfym i tvättmedel, hygienprodukter mm. Ämnesgruppen delas upp i två undergrupper: polycykliska och nitromyskämnen. Konsumtionen av polycykliska myskämnen är störst eftersom användningen av nitromyskämnen fasas ut. Myskämnen återfanns inte i regnvattenprover från urbana områden. Förklaringen kan vara att huvuddelen av myskämnena hamnar i reningsverken eftersom myskämnena finns i tvättmedel, rengöringsmedel och hygienartiklar. Detta avspeglas också i de höga halterna i rötslam främst av galaxolid och tonalid (Morgensen m.fl. 2004). Fisk fångad nedströms kommunala reningsverk har visats innehålla höga halter av främst galaxolid och tonalid och celestolid (Morgensen m.fl. 2004). I fisk från opåverkade områden påvisades också myskämnen vilket indikerar en långväga transport (Eriksson m.fl. 2001; Morgensen m.fl. 2004). 4.2 Källor & Spridningsvägar Den urbana miljön Många ämnen används eller bildas oavsiktligt (t ex genom förbränning) i tätorter. Avrinningen från städers hårda ytor (vägar, tak etc) innehåller därför en komplex blandning av föreningar (se Ledin m.fl., 2005 för review). Dagvattnet från städer samlas upp i dagvattensystemet som leds med eller utan rening ut i vattendrag eller sjöar. 10

13 4.2.2 Kommunala reningsverk Reningsverken utgör en viktig källa för ett stort antal kemikalier som används i samhället. Detta för att avloppen från hushåll, dagvatten och industrier sammanförs i reningsverken. Reningen är för många föreningar god men en mindre del passerar reningsverken och följer med det utgående avloppsvattnet. Utsläpp från reningsverken har därför en direkt påverkan på många sjösystem i tätbebyggda områden. Lipofila och persistenta föreningar kan binda till slammet som bildas i reningsprocessen. Det betyder att vattnet renas men slammet blir kontaminerat. Slam kan användas som jordförbättring eller deponeras. I båda fallen kan föreningarna med tiden lakas ut och spridas i miljön Enskilda avlopp Ett enskilt avlopp består vanligen av en trekammarbrunn (slamavskiljare) med markinfiltration. Reningen av fosfor och kväve är låg och huruvida avloppsvattnet renas från organiska ämnen t ex läkemedel och biocider är okänt. Med tanke på att det finns nästan en miljon enskilda avlopp i Sverige kan dessa vara ge ett viktigt bidrag (Hellström m.fl., 2003). Ett exempel på en möjlig påverkan från enskilda avlopp är en av Naturvårdsverkets referenssjöar, Lilla Öresjön. Sjön har inom sitt avrinningsområde inga fast boende men där finns en del fritidsbebyggelse. Eftersom det är en referenssjö förväntas sjön vara fri från påverkan. Vattenprover tagna från sjön innehöll detekterbara halter av några antiinflammatoriska läkemedel, fluinitrazepam och caffein samt triklosan och norfentanyl i sedimentprover (Woldegiorgis m.fl. 2007). Källan misstänks vara enskilda avlopp i avrinningsområdet. Undersökningar har visat att föreningar som infiltrerats från enskilda avlopp kan nå grundvattnet dvs föreningarna bryts inte ned i tanken eller i marken efter infiltration. Det är därför troligt att organiska föreningar även kan nå närliggande sjösystem (Swartz m.fl. 2006) Lantbruket Inom den agrara näringen används många kemikalier i stor skala. Exempel på det är besprutning med herbiciderna MCPP och bentazon. Besprutning ger en direktexponering på lokala vattendrag men leder också till lufttransport av föreningarna. Inom veterinärmedicinen används ett stort antal läkemedel som kan nå vattenmiljön i områden där man håller stora djurbesättningar (Hellström och Kreuger, 2005). I en svensk screening av ett 50-tal föreningar kunde man dock inte påvisa några detekterbara halter av undersökta föreningar (Sternbeck m.fl. 2007) Lufttransport I gasfas eller bundna till partiklar kan många stabila organiska föreningar transporteras över stora avstånd och via atmosfärisk deposition tillföras sjöar och vattendrag. Några exempel är ftalater, PCB, PAH och många pesticider t ex endosulfan, toxafen, mirex mf. Mer information finns att hämta i AMAP (2004), Hung m.fl. (2004) och Bernes (1998). 11

14 4.3 Sammanfattning av den potentiella hotbilden I första hand syftar denna genomgång till att föreslå biomarkörer som är relevanta för lågpåverkade sjöar. En implementering av biomarkörer inom nationell miljöövervakning av sötvatten syftar dock till att 1) följa utvecklingen i olika områden; 2) utgöra nationella referensnivåer till mätningar i mer påverkade områden. Därför är även ämnen med typiskt urbant påverkansmönster relevanta för hotbilden. Föreningar som enligt ovanstående utvärdering skulle kunna utgöra ett potentiellt hot mot den akvatiska miljön i Sverige listas i tabell 2. Sammanställningen bygger på de mätningar som hittills genomförts men som ofta består av ett mindre antal prov i varje typmiljö. Det är väl känt att ett stort antal ämnen har potential att spridas från samhället till miljön. Miljöfarliga organiska föreningar som transporteras i lufthavet och som påvisats i opåverkade sjösystem omfattar organiska fosforföreningar, PFAS, 4-NP, t-op, PBDE, HBCD, PCB, DDT, dioxiner, PAH, triklosan, 1,4-diklorbensen, hexaklorbensen, myskämnen och bisfenol-a. I de fall uppmätta halter av ovanstående ämnen har riskbedömts har det oftast bedömts att någon direkt risk för det akvatiska ekosystemet inte föreligger. Osäkerheter kring effektnivåer och samverkanseffekter gör ändå att vi bedömde att ämnena bör ingå i hotbilden. Enskilda avlopp och jordbruket kan också bidra till viss påverkan i bakgrundssjöar. Exempel på sådana ämnen är vissa läkemedel och moderna bekämpningsmedel. I områden med mer intensivt jordbruk förekommer bl.a. bentazon, MCPA och mekaprop-p, men också fluroxipur, dikloroprop och glyfosat. I tätorter och områden med reningsverk tillkommer många ämnen såsom vissa läkemedel (NSAIDs, antibiotika, metoprolol, hormoner och några psykofarmaka), tennorganiska ämnen, siloxaner. Dessutom är påverkan från många av tidigare nämnda ämnena avsevärt större i påverkade områden. Sammantaget bedöms att ett stort antal ämnen kunna bidra till effekter på vattenlevande organismer. Effekter som har observerats är kronisk toxicitet, endokrina störningar och reproduktionstoxicitet, neurotoxicitet, påverkan på immunförsvaret och genotoxicitet. 12

15 Tabell 2. Översikt över föreningar som kan bidra till en ekotoxikologisk hotbild i svenska sötvatten. Förening Förekomst, spridning Effekt / receptor Påverk an i 2-merkapto-bensotiazol Ej detekterade i luft. Höga halter i slam. långlivad U Lista Conc/E QS 4-nonylfenol grenad Stor spridning. Luftburen endokrin störning U/R WFD <1- >1 4-tert-oktylfenol Stor spridning. Luftburen endokrin störning U/R WFD <LOD- >1 Bisfenol A Stor spridning. Luftburen endokrin störning U/R BFR BDE-47, -99, 100 Luftspridning påvisad P4501A (EROD) U/R WFD <0,5 Endosulfan Klorbensener Myskämnen: Galaxolid Tonalide Celestolide Pentaklorfenol Pesticider: HCH, alaklor m.fl. Med varor & luft. låga halter i miljön 1,4-CB och HCB sprids med luft. Lufttransport. Påvisats i fisk i referenssjöar Återfinns bara i låga halter i miljön. Lufttransport Klassiska som ingår i olika miljöövervakningsprogram Toxisk mot immun. CYP2B leverenzym PFAS Återfinns i bakgrundsprover störning i cellmembran Siloxaner I luft & slam U Tributyltenn (TBT) Triklosan Herbicider: bentazon, dikloroprop fluroxipur glyfosat MCPA mekaprop Β-blockerare: Metoprolol NSAIDs: Ibuprofen Naproxen ketoprofen diclofenac Psykofarmaka: oxazepam zolpidem citalopram risperidon DEHP Antibiotica: tetracykliner Norfloxacin ciprofloxacin Hormoner: progesteron etinylestradiol noretisteron Organiska fosforföreningar PAH 8 st Vattenburen; Sedimentbunden. Påvisats i luftprover i opåverkat område Frekvent förekomst & rel. höga halter i jordbruksbäckar I WWTP AV I WWTP AV & i recipienten I WWTP AV & i recipienten Sprids via luft & återfinns överallt I WWTP AV & slam & i recipienten I WWTP AV & slam & i recipienten Hög halt i i avlopp & slamprover. luftburen luftburen. 5-6 ringade PAH cancerogena U/R WFD <0,5 U/R WFD <0,1 U/R frikopplare U/R WFD <0,001 Reprod.; akuttox. neurotox. Inhib CYP2M I Carp. Inhib fas II (Thibaut m. fl. 2006) Biociddirektivet Reproduktionsstörning (? kring miljöeffekter) Reproduktionsstörning U/R WFD <0,1 U/R PRIO utfasning U WFD <1 U U U U U U/R U U WFD. (MCPA) WFR; PRIO, OSPAR Neurotoxiska U/R WFD P450, immuntoxiska mm WFD = Vattendirektivet; U = påverkan i urbana miljöer dvs påvisa bara i urbana miljöprover. R = kan nå och påverka sjöar i bakgrundområden. U/R WFD <0,1 13

16 5 Inventering av biomarkörer I detta kapitel ges en kort överblick över tillgängliga biomarkörer. Biomarkörerna beskrivs avseende vilka ämnen de kan påverkas av, samt vilken typ av toxiska effekter de kan återspegla. Avsikten är att presentera biomarkörer som främst återspeglar exponering för, eller effekter av organiska ämnen. Många ekologiskt relevanta biomarkörer är dock mindre ämnesspecifika och kan påverkas även av oorganiska ämnen såsom metaller. Sådana biomarkörer ingår också i denna översikt. Biomarkörer på dessa organisationsnivåer återspeglar antingen exponering eller effekter. Generellt är de fysiologiska biomarkörerna ett mått på toxiska effekter medan de biokemiska/molekylära biomarkörerna kan återspegla exponering eller effekter. En lista över olika biokemiska biomarkörer ges i tabell 3 och biomarkörer på fysiologisk nivå listas i tabell 4. Vissa biomarkörer för exponering kan ge respons långt under de halter där toxiska effekter uppstår. Det finns även vissa biomarkörer som anses ha hög specificitet både för exponering och effekter. Ett exempel är inhibering av acetylkolinesteras, som typiskt återspeglar exponering för organofosfater eller karbamater och som är ett direkt mått på neurotoxiska effekter och risk för dödlighet (Walker m.fl., 2006). I princip kan biomarkörer återspegla olika steg längs en påverkanskedja: (förekomst i miljön) bioackumulation/exponering bindning till receptor i cellen biokemisk reaktion effekt på cellnivå effekt på individnivå (fysiologisk) effekt på populationsnivå ekologisk effekt Biomarkörer som är tidigt i kedjan är vanligen mer känsliga, mer ämnesspecifika och mer reproducerbara, men svårare att tolka avseende ekologisk relevans. Då avsikten med denna genomgång är att föreslå indikatorer som kan fungera i ett early warning-system är det därför tidigt i kedjan som biomarkörer bör användas. Indikationer på ekologisk påverkan får leda till fördjupade punktinsatser för att bedöma ekologisk relevans och kausalitet. En första gallring av biomarkörerna i tabell 3 och tabell 4 har genomförts utifrån en omfattande litteraturgenomgång. Gallringen avser följande aspekter: a) biomarkörerna kan mätas i allmänt förekommande och ekologiskt viktiga arter i svenska sötvatten, b) biomarkörerna motsvarar de hotbilder man önskar följa, c) biomarkörerna kan integreras med övrig limnisk övervakning d) biomarkörerna har använts i miljön (inte bara i laboratorium) och förefaller ge relevant information. I det följande beskrivs mycket kort biomarkörer indelat efter olika typer av effekter, med redovisning av de ämnen som kan bidra till påverkan (från kapitel 4). I kapitel 7 presenteras en mer detaljerad utvärdering av de biomarkörer som prioriterats efter denna första gallring. 14

17 Tabell 3. Översiktstabell över olika biokemiska biomarkörer för organiska ämnen. Där inget anges är Hagger m.fl. (2006) referens. Metod/ Biomarkör Biologisk grupp Substanser Kommentar Gene array (samma som genomics) Fisk Flertalet föroreningar Apoptos Fiskceller Flertalet föroreningar DNA-addukter Förändrade leverfoci EROD, P450A1 Fisk, ev. även mussla och evertebrater PAH och övriga carcinogener Påvisar kombinerade effekter från olika biomarkörer. Metoden är på forskningsstadiet. Generell effekt Påvisar genotoxisk effekt, framförallt från PAH. Känslig indikator pågående och tidigare exponering. Fisk PAH, pesticider Enzymatisk markör Fisk, ev. även evertebrater Plana organiska ämnen (PAH, PCB, dioxiner), PBDE Fagocytos 1 Fisk, däggdjur Flertalet föroreningar Glutation S- transferas (GST) Inhibering av acetylkolinesteras Inhibering/indukti on av multixenobiotiskt motstånd Fisk, mussla Fisk, mollusker, kräftdjur ev. evertebrater Blåmussla, ev även fisk och evertebrater Framförallt klorerade organiska ämnen, påverkas även av metaller Organofosfater, karbamater Flertalet föroreningar Induktion av enzymer som metaboliserar vissa ämnen, känslig indikator på pågående och tidigare exponering. Del av immunförsvaret Indikerar oxidativ stress Påvisar exponering och effekt av neurotoxiska substanser Adaption/störning vid xenobiotisk stress Katalas (CAT) Fisk Ej specifik Indikerar oxidativ stress. Okänslig parameter, påverkas av naturliga stressorer som svält. Lysozymal aktivitet Lysosomal stabilitet Makrofagers enzymsystem 2 Fisk, molusker Fisk, mussla, ostron, kräftdjur Fisk och däggdjur (ev. evertebrater) Flertalet föroreningar Ej specifik, metaller & organiska ämnen Ej specifik Generll hälsoindikator. Ospecifik påverkas av naturliga stressorer som svält och hypoxia. Generell hälsostatus på cellnivå, kan förutse risk för patologiska skador Tidig påverkan på immunförsvaret Mikrokärnor Fisk, mussla Ej specifik Genotoxisk påverkan på kromosomal nivå Onkogener Fisk PAH, pesticider Aktivering av onkogener eller avaktivering av tumörsuppressorgen PAH-metaboliter i galla (fisk) och urin (kräftdjur) Fisk och kräftdjur PAH Exponering och metabolism av PAH Proliferering av peroxisomer i matsmältningskörteln Fisk och evertebrater Föroreningsspecifi k Påvisar förändringar i lipidmetabolism 1 Bols m.fl., Broeg m.fl.,

18 Metod/ Biomarkör Biologisk grupp Substanser Kommentar Respiratory burst 3 Allmänt Flertalet föroreningar Del av immunförsvaret Spiggin Spigg Androgener Exponering och reproduktionseffekt av androgener Stressproteiner, HSP Superoxid Dismutas (SOD) Vitellogenin Modifierade jästceller Fisk, Ej specifik Påvisar stressorer, både naturliga och främmande. Kan även påvisa oxidativ stress. Fisk, mussla Hanfisk samt yngel Oklart, men det bygger på en human gen Framförallt organiska ämnen Östrogena substanser Östrogena substanser DNA strängbrott Fisk, mussla PAH, genotoxiska substanser Kromosomal avvikelse (chromosome abberation) Plasma AST (aminotransferase r) GSH (reducerad glutation) Metabolomics Genomics Proteomics Lymfocyter Gluationberoende peroxidas (GPOX) Fiskyngel Indikerar oxidativ stress Indikerar endokrin exponering och påverkan Påvisar påverkan på DNA-strängen Påvisar påverkan på kromosomal nivå Fisk PAH, PFOS Ej specifik för organiska föreningar ger utslag för metaller t ex Hg. Klorerade organiska föreningar Flertalet föreningar Flertalet föreningar Flertalet föreningar Många föroreningar T ex. PAH, PCB, HCB, paraquat Generell metod för att studera effekt på metabolismen. Forskningsstadiet. Generell metod för att studera genernas svar på exponering. Forskningsstadiet. Generell metod för att studera proteinsammansättningen (enzymer) som en funktion på exponering. Forskningsstadiet. Blodkroppar som ingår i det adaptiva immunförsvaret. Uppvisar ökad och sänkt aktivitet beroende av förening. Steroider Könshormoner Analys på halten/fördelningen av könshormoner i organismen (fisk). 3 Bols m.fl.,

19 Tabell 4. Översiktstabell över olika fysiologiska biomarkörer för organiska ämnen. Där inget anges är Hagger m.fl. (2006) referens. Metod/ Biomarkör Abnormalitet i embryo och larver Embryoförändringar hos amfipoder Försenad reproduktion och gonadutveckling Biologisk grupp Fisk Amfipoder Substanser Ej kopplad direkt till föroreningar Kommentar Frekvens av missbildningar Frekvens av embryoförändringar Fisk Ej specifik Reproduktionsstörning Gonadsomatiskt Fisk Ej specifik Generell hälsostatus index 4 Imposex Snäckor Tennorganiska ämnen Intersex Hanlig flundra, strandsnäcka Endokrinstörande ämnen Reproduktionsstörning Leversomatiskt Fisk Ej specifik Generell hälsostatus index 5 Makrofagantal etc. Flertal olika föroreningar & stressorer Scope for growth Musslor Flertal olika föroreningar & stressorer Feminisering och reproduktionsstörningar Återspeglar immunförsvaret, men kemikaliekopplingen tvetydig Mäter ökad energiåtgång p.g.a. ökad stress. Somatiskt index 6 Fisk Ej specifik Fysiologisk markör som visar generell hälsostatus. Tidiga leverskador, histopatologi, levernoduler Utvärtes skador samt parasiter Fisk, blåmussla Fisk PAH och pesticider men även andra ämnen Stort antal föroreningar & stressorer Vävnadsskador till följd av ex. genotoxiska ämnen, visar även generell hälsostatus. Generell hälsostatus, ökad frekvens kan tyda på föroreningar. 5.1 Biomarkörer för könsendokrina effekter I England upptäcktes redan omfattande påverkan på könsutvecklingen hos fisk i många vattendrag (Jobling m.fl., 1998). Effekter på könsutvecklingen kan på sikt påverka populationsutvecklingen och är därför en allvarlig effekt. Det är känt att flera vanliga föroreningar kan binda till östrogenreceptorn och antingen orsaka feminisering eller maskulinisering. Det finns även andra mekanismer som kan påverka könsutvecklingen, t.ex. genom inhibering av testosterons nedbrytning av CYP. Exempel på sådana ämnen som påvisats i svenska vatten är alkylfenoler, bisfenol A, tributyltenn, naturliga och konstgjorda 4 se Naturvårdsverket se Naturvårdsverket se Naturvårdsverket

20 hormoner, ftalater och vissa klorerade pesticider. Det finns även naturligt förekommande ämnen från växtriket med starkt östrogen påverkan. Könsendokrina effekter kan studeras på olika organisationsnivåer och kan därmed återspegla exponering eller effekter. Flera metoder som återspeglar exponering finns, bl.a. vitellogenin i hanfisk och tester med modifierade jästceller (t.ex. Vine m.fl, 2005). Metoder som återspeglar effekter är imposex (specifik för TBT), intersex (Jobling m.fl., 1998), samt gonadutveckling hos fisk. Som en mer ekologiskt relevant indikator har fiskreproduktion föreslagits (Arcand-Hoy och Benson, 1998), men detta är en indikator som är väldigt ospecifik för föroreningar. 5.2 Biomarkörer för påverkan på immunförsvaret Påverkan på immunförsvaret är en potentiellt viktig mekanism, som kan påverka populationer. Immunförsvaret består av en medfödd del (innate immunity) och en del som är förvärvad genom tidigare exponering för virus eller bakterier (acquired immunity). Inom miljötoxikologin är flertalet studier inriktade på hur det medfödda immunförsvaret kan påverkas av föroreningar (Broeg m.fl., 2005). Experimentella undersökningar har visat att ett stort antal föroreningar kan orsaka nedsatt immunförsvar (Broeg m.fl., 2005). Klororganiska föreningar anses kunna påverka bildningen av vitamin A, men det finns även andra mekanismer som misstänks vara inblandade i hur föroreningar kan påverka immunförsvaret. Ämnen som förekommer i svenska sötvatten och som har inneboende potential att påverka immunförsvaret är bl.a. PCB, PAH, PCDD, dibutyltenn och endosulfan. Även metaller och vissa yttre faktorer kan påverka immunförsvaret, varför biomarkörer för immunförsvaret ofta betraktas som relativt ospecifika indikatorer på miljöpåverkan (ICES, 2005b). Ofta kan en kortvarig exponering öka immunförsvaret, medan kronisk exponering leder till nedsatt immunförsvar. Immunförsvaret är komplext och därför har många olika metoder använts som indikatorer för påverkan på immunförsvaret. Det medfödda immunförsvaret förefaller vara utvecklat tidigt under evolutionen, varför många system och mekanismer är gemensamma för alla flercelliga organismer. De olika metoderna betraktas som early-warning för påverkan på immunförsvaret, men sällan har man kunnat påvisa ett samband med ökad mottaglighet för infektioner i fält. Exempel på biomarkörer för immunförsvaret som använts på akvatiska organismer är: lysosomer, akutfasproteiner, fagocytos, makrofagaggregat, respiratorisk burst och lymfocuter. 5.3 Biomarkörer för neurotoxiska effekter Olika karbamater samt fosfororganiska och tennorganiska föreningar kan verka neurotoxiskt genom att påverka acetylkolinesteras i nervändarna. Fosfororganiska föreningar förekommer dels som insekticider inom jordbruket men även i den urbana miljön som t.ex. flamskyddsmedel. Det finns även finns vissa läkemedel som är neurotoxiska (Woldegiorgis m.fl., 2007). Inhibering av acetylkolinesteras är en känslig biomarkör som indikerar både exponering och effekt av neurotoxiska ämnen. Acetylkolinesteras är det enzym som bryter ner transmittorsubstansen acetylkolin vid nervänden efter att en nervimpuls förts vidare. Inhibering av detta enzym leder till ackumulering av acetylkolin vilket i sin tur leder till störning i nervimpulsen, kramper och slutligen död. Denna biomarkör är mycket specifik och kan användas för att fastställa om en organisms 18